李 路

(1.西藏自治區(qū)農(nóng)牧科學(xué)院農(nóng)業(yè)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與檢測(cè)研究所/西藏自治區(qū)農(nóng)畜產(chǎn)品工程技術(shù)研究中心，西藏 拉薩 850000；2.省部共建青稞和牦牛種質(zhì)資源與遺傳改良國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，西藏 拉薩 850000)

青藏高原素有“世界屋脊”“第三極地”之稱，面積廣闊，平均海拔較高，地理環(huán)境獨(dú)特，是我國(guó)重要的生態(tài)安全屏障。青藏高原地域特殊，工業(yè)過程相對(duì)較少，人口密度相對(duì)較低，人為因素對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響相對(duì)較小。但近年來隨著青藏高原經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，豐富的礦產(chǎn)資源大范圍開發(fā)，鐵路、公路迅猛發(fā)展，生產(chǎn)過程的管理不善已導(dǎo)致土壤中殘留大量的重金屬。已有研究發(fā)現(xiàn)，青海省三江源區(qū)土壤重金屬富集現(xiàn)象強(qiáng)烈，其中鎘(Cd)、砷(As)含量均超出國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[1]。對(duì)阿里地區(qū)四縣重金屬污染狀況進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn)，耕地土壤As含量超過風(fēng)險(xiǎn)管控值比例為27.5%，鉻(Cr)含量超過風(fēng)險(xiǎn)管控值比例為2.5%，Cd含量超背景值的比例為95%[2]。甘南“一江三河”和西藏“一江兩河”流域7種重金屬均值都超過背景值，其中Cd和As含量分別為背景值的4.50倍和2.83倍[3]。王偉鵬等[4]研究發(fā)現(xiàn)，西藏“一江兩河”區(qū)域農(nóng)田土壤Cd含量最高可達(dá)0.85mg·kg-1。上述結(jié)果表明，重金屬Cd污染正在威脅青藏高原農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全。

作為植物生長(zhǎng)的非必需營(yíng)養(yǎng)元素，低濃度的Cd可以一定程度促進(jìn)植物生長(zhǎng)，如顯著提高非超積累植物地上部和地下部生物量及促進(jìn)水稻種子萌發(fā)[5]。同時(shí)，Cd對(duì)植物毒性較強(qiáng)，一定程度的Cd污染對(duì)植物生長(zhǎng)呈現(xiàn)抑制作用，甚至導(dǎo)致植物死亡。研究發(fā)現(xiàn)，Cd脅迫能夠抑制植物葉綠素合成、破壞葉綠體結(jié)構(gòu)，光合作用參數(shù)降低，進(jìn)而影響植物光合作用，致使葉片發(fā)黃、生物量下降，植物受Cd脅迫后，其體內(nèi)活性氧代謝失衡，細(xì)胞膜透性降低，造成細(xì)胞損傷[6]。植物中過量的Cd可通過食物鏈傳遞被人體吸收，但人體中的Cd難以降解，滯留時(shí)間可長(zhǎng)達(dá)10～30年；Cd對(duì)人體的毒害作用主要集中于骨骼、肝臟和腎臟，對(duì)骨骼的作用表現(xiàn)為骨質(zhì)疏松、骨軟化、甚至骨折，對(duì)肝臟的作用表現(xiàn)為急性肝中毒，對(duì)腎臟的作用表現(xiàn)為腎小球損害甚至腎功能衰竭等。此外，Cd還具有致癌性[7]。

鋅(Zn)是植物生長(zhǎng)過程的必需元素，與Cd具有相近的物理化學(xué)性質(zhì)，因此，二者之間交互作用較為復(fù)雜。研究發(fā)現(xiàn)，Zn能夠降低成熟期小麥各部位的Cd含量及Cd在籽粒中的分配比例[8]；Zn顯著抑制小白菜和鼠耳芥根系中的Cd2+內(nèi)流速率，降低根系對(duì)Cd的吸收和積累[9]；Zn、Cd表現(xiàn)為拮抗作用。與1μmol·L-1Zn處理相比，500μmol·L-1Zn顯著提高天藍(lán)遏藍(lán)菜根系和地上部對(duì)Cd的吸收積累能力[10]；土壤中Zn、Cd含量比值小于50能夠促進(jìn)蔬菜對(duì)Cd的吸收[11]；二者表現(xiàn)為協(xié)同作用。這些結(jié)果表明，Zn、Cd在植物吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)過程中的交互作用尚難定論，其機(jī)理仍需進(jìn)一步研究。

青稞是青藏高原代表性作物，具有抗寒、抗旱等優(yōu)良特性，是藏區(qū)民眾自古以來的主要糧食，同時(shí)也是釀酒、畜禽飼料的重要原材料，青稞產(chǎn)業(yè)的穩(wěn)定和發(fā)展是關(guān)系藏區(qū)農(nóng)牧民增收、農(nóng)牧業(yè)增效的關(guān)鍵因素，因此維護(hù)Cd污染土壤上的青稞安全生產(chǎn)具有重要的經(jīng)濟(jì)價(jià)值和社會(huì)價(jià)值。本文以青稞為試驗(yàn)材料，探究Cd脅迫下，Zn對(duì)青稞幼苗生長(zhǎng)、Zn和Cd的吸收積累的影響，旨為農(nóng)業(yè)產(chǎn)地環(huán)境Cd污染土壤修復(fù)及降低青稞Cd吸收提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐，進(jìn)而保障人民群眾“舌尖上安全”。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試土壤采自西藏自治區(qū)拉薩市林周縣，土壤pH 8.6，全Cd含量0.202mg·kg-1，全Zn含量79mg·kg-1。

1.1.2 供試材料

供試材料為西藏自治區(qū)主推春青稞品種“藏青2000”，系西藏自治區(qū)農(nóng)牧科學(xué)院農(nóng)業(yè)研究所自繁留種。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法

試驗(yàn)采用土壤培養(yǎng)試驗(yàn)，土壤樣品經(jīng)風(fēng)干后過20目篩，每盆分裝10kg。試驗(yàn)設(shè)1個(gè)Cd水平：0.6mg·kg-1；6個(gè)Zn水平：0mg·kg-1，50mg·kg-1，100mg·kg-1，200mg·kg-1，300mg·kg-1，400mg·kg-1，500mg·kg-1；分別以Zn0、Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500計(jì)。Cd源為CdCl2·2.5H2O，Zn源為ZnSO4·7H2O，于2023年3月29日以水溶液形式施入土壤熟化30d。每個(gè)處理設(shè)3次重復(fù)隨機(jī)排列。

播種前施肥量為N 0.2g·kg-1，P2O50.1g·kg-1，K2O 0.1g·kg-1，肥源分別為尿素，磷酸二氫鉀，氯化鉀；另外加入無Zn的Arnon營(yíng)養(yǎng)液1mL·kg-1土，營(yíng)養(yǎng)液組成為H3BO3(46.2mmol·L-1)、MnCl2·4H2O(9.1mmol·L-1)、(NH4)6Mo7O244H2O(0.02mmol·L-1)、CuSO4·5H2O(0.3mmol·L-1)、FeNa-EDTA(100mmol·L-1)。所有肥料配成溶液一次性施入。培養(yǎng)試驗(yàn)在西藏農(nóng)科院質(zhì)標(biāo)所試驗(yàn)地進(jìn)行，設(shè)有防雨棚，青稞生長(zhǎng)過程用超純水定時(shí)定量澆灌，保持田間持水量為60%～70%。

青稞種子于2023年4月29日用0.5%的次氯酸鈉溶液浸泡30min，用超純水反復(fù)沖洗后播于育苗盤。次日將預(yù)發(fā)芽的青稞種子均勻地播撒于盆缽中，每盆播種量為20粒，播種后2周選取長(zhǎng)勢(shì)相對(duì)一致的青稞定苗至10株。于2023年5月27日(28d)收取青稞地上部樣品。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

1.3.1 青稞生物量的測(cè)定

青稞樣品用超純水清洗干凈后，于105℃殺青30min，60℃烘干至恒重，稱其干物質(zhì)重。

1.3.2 青稞Zn、Cd含量的測(cè)定

稱取烘干后磨碎的青稞樣品0.2g于聚四氟乙烯消解罐中，加入硝酸6mL、過氧化氫2mL，放入微波消解儀后靜置過夜，第2天進(jìn)行消解處理，消解程序：5min內(nèi)升溫至120℃，保持5min；5min內(nèi)升溫至150℃，保持10min；5min內(nèi)升溫至190℃，保持20min。消解完成后取下冷卻至室溫，開蓋后置于趕酸儀上160℃趕酸至近干，取下冷卻至室溫后加入5mL的1%硝酸溶液浸泡30min，用1%硝酸少量多次小心轉(zhuǎn)入50mL容量瓶，定容后待測(cè)。使用原子吸收光譜儀(品牌：Thermo，型號(hào)：iCE 3500)測(cè)定青稞地上部Cd、Zn含量。試驗(yàn)過程使用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)小麥粉(GBW(E)100496)進(jìn)行質(zhì)量控制，所用試劑均為優(yōu)級(jí)純。

1.4 數(shù)據(jù)處理

相關(guān)數(shù)據(jù)使用Excel進(jìn)行匯總，SPSS 20.0進(jìn)行分析，單因素方差分析釆用Duncan-test(P<0.05)法。作圖軟件為Origin 2019。

2 結(jié)果分析

2.1 Zn對(duì)Cd脅迫下青稞幼苗生物量的影響

如表1所示，Cd脅迫條件下，Zn0處理的青稞幼苗單株生物量為0.112g，施Zn后，青稞幼苗生物量隨Zn水平的提高整體呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，并在Zn100處理達(dá)到最大值。Zn50和Zn100處理下青稞幼苗單株生物量分別為0.131g、0.135g，與對(duì)照(Zn0)相比，均呈現(xiàn)顯著增長(zhǎng)作用，增幅分別為17.0%和20.5%，但兩處理間差異并不顯著。Zn200與Zn300處理下青稞幼苗單株生物量分別為0.118g、0.115g，與對(duì)照(Zn0)相比無顯著性差異，且兩處理間無顯著性差異。Zn400與Zn500處理下青稞單株生物量分別為0.093g、0.083g，與對(duì)照(Zn0)相比，均呈現(xiàn)顯著降低作用，降幅分別為17.0%和25.9%，且Zn400與Zn500處理間差異顯著。與Zn100處理相比，Zn200、Zn300、Zn400、Zn500處理對(duì)青稞苗期生物量均有顯著降低作用，且隨Zn水平的提高作用更強(qiáng)烈，Zn400和Zn500處理下降幅高達(dá)31.1%和38.5%。

表1 不同Zn水平對(duì)青稞幼苗生物量的影響

2.2 Zn對(duì)Cd脅迫下青稞地上部Cd、Zn含量的影響

如圖1所示，Zn0處理下，青稞地上部Cd含量高達(dá)0.631mg·kg-1，施Zn后，各處理Cd含量為0.152～0.225mg·kg-1，均顯著低于Zn0處理。施Zn處理下，隨Zn水平的提高，青稞Cd含量呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì)，Zn200處理下青稞地上部Cd含量達(dá)到最小值，即0.152mg·kg-1，與Zn0處理相比降低幅度高達(dá)75.9%，與Zn50處理相比降低幅度達(dá)22.8%，與Zn100處理相比降低幅度達(dá)7.32%；青稞地上部Cd含量在Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400處理間無顯著差異。Zn500處理下，青稞地上部Cd含量相對(duì)較高，與Zn50處理相比增加幅度為14.2%；與Zn200處理相比差異顯著，增加幅度為48.0%。

圖1 不同Zn水平對(duì)青稞地上部Cd含量的影響

如圖2所示，Zn0處理下，青稞地上部Zn含量為62mg·kg-1；Zn50、Zn100、Zn200、Zn300、Zn400、Zn500處理下，青稞地上部Zn含量分別為144mg·kg-1、256mg·kg-1、355mg·kg-1、468mg·kg-1、553mg·kg-1、851mg·kg-1，且各處理間差異顯著。試驗(yàn)結(jié)果表明，隨Zn水平的提高，青稞地上部Zn含量呈現(xiàn)顯著上升趨勢(shì)。

圖2 不同Zn水平對(duì)青稞地上部Zn含量的影響

3 討論

Cd是毒性較強(qiáng)的重金屬，土壤中過量的Cd能夠抑制植物生長(zhǎng)，主要表現(xiàn)為植物葉片枯黃、植株矮小、產(chǎn)量下降等，而生物量的改變是植物對(duì)重金屬Cd脅迫最直觀的反應(yīng)。研究發(fā)現(xiàn)，外源添加化合物如硅、硒、硼、磷酸鹽、褪黑素、脫落酸、一氧化氮等能夠有效緩解植物Cd毒害，但外源Zn對(duì)Cd脅迫條件下的植物生長(zhǎng)發(fā)揮的作用尚無定論。研究發(fā)現(xiàn)，5μmol·L-1Cd脅迫下，2μmol·L-1、8μmol·L-1、15μmol·L-1的Zn均能夠減輕Cd對(duì)冬小麥生物量的毒害[8]。50mg·kg-1Cd脅迫下，500mg·kg-1Zn加劇了Cd對(duì)滇楊幼苗生長(zhǎng)的抑制作用[12]。同樣是對(duì)水稻幼苗進(jìn)行研究，張?jiān)苹鄣萚13]發(fā)現(xiàn)，0.1μmol·L-1Cd脅迫條件下，隨Zn水平(0～20μmol·L-1)的提高，水稻幼苗生物量呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢(shì)；曲榮輝等[14]發(fā)現(xiàn)，Cd水平分別為0.01mg·L-1、0.03mg·L-1、0.09mg·L-1條件下，加施Zn(0.025mg·L-1、0.05mg·L-1、0.1mg·L-1、0.2mg·L-1)均能提高水稻根、莖、葉的生物量。本試驗(yàn)結(jié)果表明，全Cd含量0.802mg·kg-1條件下，適量添加Zn(50～100mg·kg-1)顯著提高青稞生物量，過量的Zn(400～500mg·kg-1)顯著降低青稞生物量，Zn對(duì)Cd脅迫下的幼苗生長(zhǎng)整體呈現(xiàn)低促高抑的作用，該結(jié)果再次驗(yàn)證了Zn、Cd在不同物種、不同水平下的反應(yīng)截然不同的相關(guān)論述。

Zn和Cd位于同一副族性質(zhì)相似，二者在植物的吸收轉(zhuǎn)化過程具有一定的交互作用，但二者之間究竟是拮抗作用還是協(xié)同作用尚有爭(zhēng)議。研究表明，0～200μmol·L-1Zn能夠有效降低玉米幼苗Cd含量及根系對(duì)Cd的吸收能力和吸收效率，400μmol·L-1Zn卻促進(jìn)了玉米對(duì)Cd的吸收[15]；路育茗等[8]研究發(fā)現(xiàn)，Zn能夠促進(jìn)冬小麥根部活性Cd向惰性Cd的轉(zhuǎn)化，并將Cd固定在細(xì)胞壁和細(xì)胞液中，抑制Cd在冬小麥各部位的吸收和遷移。本試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，施Zn能夠顯著降低青稞地上部Cd含量，同時(shí)顯著提高青稞地上部Zn含量，推測(cè)Cd脅迫下，Zn可能通過競(jìng)爭(zhēng)青稞中的結(jié)合位點(diǎn)降低其對(duì)Cd的吸收，從而降低Cd脅迫對(duì)青稞的毒害作用，也可能由于添加的大量Zn顯著提高了土壤溶液中Zn2+濃度，一定程度“稀釋”了土壤溶液中的Cd2+濃度，進(jìn)而降低了青稞對(duì)Cd的吸收和積累。Zn添加量超過200mg·kg-1后，青稞地上部Cd含量呈緩慢上升趨勢(shì)，表明Zn的過量添加對(duì)青稞的降Cd效果有限，這與前人的的研究結(jié)果一致；500mg·kg-1Zn水平下，青稞Cd含量相對(duì)較高，推測(cè)過量的Zn阻礙了Cd結(jié)合蛋白的生物合成，一定程度促進(jìn)了青稞對(duì)Cd的吸收。

Cd脅迫條件下，青稞生物量在Zn100mg·kg-1處理達(dá)到最大值，隨后隨Zn水平的添加呈現(xiàn)顯著下降趨勢(shì)，同時(shí)青稞Zn含量顯著升高，推測(cè)過量的Zn通過引起氧化損傷對(duì)青稞產(chǎn)生了毒害作用；青稞地上部Cd含量在Zn200mg·kg-1處理達(dá)最小值，但與Zn100mg·kg-1處理差異不顯著，綜合考慮鋅對(duì)青稞生物量和Cd含量的影響，以及Zn肥施用成本，土壤中添加100mg·kg-1的Zn對(duì)Cd污染土壤上的青稞生長(zhǎng)具有更高的經(jīng)濟(jì)性和安全性。

4 結(jié)論

Cd脅迫條件下，隨Zn水平的提高，青稞幼苗地上部生物量呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢(shì)，且在Zn 100mg·kg-1處理達(dá)最大值，過量Zn顯著抑制青稞幼苗生長(zhǎng)；Zn能夠顯著降低青稞地上部Cd含量，并顯著提高Zn含量；青稞幼苗地上部Cd含量在Zn 200mg·kg-1處理達(dá)最小值，過量Zn對(duì)青稞幼苗的降Cd效果有限。